Məlumat

2.4.6: Data Dive- Bataqlıqlara Qunduz Təsirləri - Biologiya

2.4.6: Data Dive- Bataqlıqlara Qunduz Təsirləri - Biologiya


We are searching data for your request:

Forums and discussions:
Manuals and reference books:
Data from registers:
Wait the end of the search in all databases.
Upon completion, a link will appear to access the found materials.

Ümumi baxış

Ekosistem mühəndisi yaşayış mühitini yaradan, əhəmiyyətli dərəcədə dəyişdirən, qoruyan və ya məhv edən hər hansı bir heyvandır. Aşağıdakı Şəkil 2.4.6a bu tədqiqatın bəzi nəticələrini göstərir:

Şəkil(PageIndex{a}): Qunduzların introduksiyasından 1-2 il sonra və 10-12 il sonra nümunə sahələrində müşahidə olunan növlərin orta sayı. Rachel Schleiger (CC-BY-NC) tərəfindən qanun A, Graywood MJ, Jones KC, Ramsay P və Willby NJ 2017-dəki məlumatlardan dəyişdirilmiş qrafik.

Suallar

  1. Müstəqil (izahedici) dəyişən və asılı (cavab) dəyişən nədir?
  2. Müəlliflər bu qrafiklə hansı suala(lar) cavab verməyə çalışırlar?
  3. Bu qrafikdə 1-2 və 10-12 cədvəlləri arasında hansı tendensiya(lar) müşahidə oluna bilər? Qrafikdəki müvafiq nümunələrə istinad edərək cavabınızı dəstəkləyin.
  4. Sizcə, müəlliflər qrafikdəki nəticələrdən razı qaldılarmı? Niyə?
  5. Bu qrafikin nəticələri bataqlıq ərazilərin bərpasına ehtiyac duyulan qunduzların gələcəkdə reintroduksiyası haqqında necə məlumat verə bilər?
  6. Bu qrafikdən hansı məlumat/nümunələr aydın deyil?

Comanche County, Texas, Leon çayı boyunca təbii və tikilmiş bataqlıqların vegetativ ekologiyası.

Xülasə.--Texas ştatının Comanche qraflığında, West Cross Timbers-də Leon çayı boyunca yerləşən iki çay boyu bataqlıqda tapılan bitki örtüyü bir il üçün müqayisə edilmişdir. 1999-cu ildə tikilmiş bataqlıq və qunduz tərəfindən yaradılmış ona bitişik təbii istinad bataqlığı nisbi əhatə dairəsi, sıxlıq, tezlik və əhəmiyyət dəyərlərindən istifadə etməklə müqayisə edilmişdir. Bitkilər və müxtəliflik üçün su-bataqlıq göstəricilərinin vəziyyəti də qiymətləndirilmişdir. Dörd nümunə götürmə dövrü ərzində tikilmiş bataqlıq ərazisi bitişik təbii bataqlığa bənzəmək üçün ardıcıllıqla keçdi. Adi pişik quyruğu (Typha latifolia), məcburi bataqlıq növü, daha quru periferiyanı tutan bataqlıq ağsaqqalı (Iva annua) ilə qurulmuş bataqlığın daxili nüvəsində üstünlük təşkil etmişdir. İstinad bataqlıq ərazisindən nümunə götürülmüş növlərin 95 faizi hidrofitlər idi və bitki ardıcıllığı mərkəzdənqaçma modelinə uyğundur. Qurulmuş bataqlıqda bataqlıq ağsaqqal və düyün otları (Paspalum distichum) üstünlük təşkil edirdi, növlərin yalnız 67%-i hidrofitlərdir. Müxtəliflik tikilmiş bataqlıqda daha çox idi, çünki o, su-bataqlıq varisliyinin gəlişi və qurulması mərhələsində idi.

Bataqlıqlar hidrofit bitki örtüyünün, dövri su basması və hidrik torpaqların mövcudluğu ilə müəyyən edilir (United States Army Corps of Engineers (USACOE) 1987 Tiner 1999 van der Valk 2006 Mitsch & Gosselink 2007 Keddy 2010). Texasın bataqlıq əraziləri onun ən qiymətli təbii sərvətlərindən biridir. Bu torpaqlar bir çox iqtisadi və ekoloji faydalar təmin edir, o cümlədən daşqına qarşı mübarizə, təkmilləşdirilmiş suyun keyfiyyəti, yığıla bilən məhsullar və bol balıq, qabıqlı balıq və vəhşi təbiət resursları üçün yaşayış mühiti (Texas Parks and Wildlife Department (TPWD) 1997 van der Valk 2006 Mitsch & Gosselink 2007 King və başqaları 2009). Texas həm təbii, həm də antropogen bataqlıq ərazilərin müxtəlif növlərini ehtiva edir. Baxmayaraq ki, Texasdakı bataqlıqlar ştatın ümumi ərazisinin 5%-dən azını təşkil edir (TPWD 1997), Texas əvvəlki 200 il ərzində 56% itki ilə bataqlıq ekosistemlərinin ən əhəmiyyətli itkisini (Tiner 1984) nümayiş etdirən 19 ştatdan biridir. (TPWD 1997). Texasda həmçinin şirin su bitki icmalarının 40-60%-i orta və ya yüksək risk altındadır (Heinz Center 2008). Texasın West Cross Timbers bölgəsində bir araşdırma ilə yalnız tikilmiş bataqlıq əraziləri (Williams & Hudak 2005) və digəri qunduz tərəfindən yaradılmış bataqlıqla müqayisə edərək tikilmiş bataqlıq ərazini (Brister 2005) araşdıran bir neçə bataqlıq ərazisi öyrənilmişdir, buna görə də az şey məlumdur. bataqlıq bitki icmaları və ardıcıllığı.

Texasın West Cross Timbers sahəsi (Şəkil 1) Qırmızı çayın cənubunda, Fort Worth Prairie-nin qərbində, Lampasas Cut Plain-in şimalında və Rolling Plains-in şərqində yerləşir. O, 1,665,686 hektar ərazini əhatə edir və dominant meşəli növlər kimi post palıd (Quercus stellata) və qara palıd (Quercus marilandica) ilə xarakterizə olunan çöl, meşəlik və savanna bitkilərinin mozaikası hesab olunur (Dyksterhuis 1948 Diggs et al. al. 1999). Qırmızı, Trinity, Brazos və Kolorado çayı hövzələri Texasın West Cross Timbers ərazisinin bir hissəsini qurudur və çoxsaylı qolları əraziyə səpələnmişdir. Bu çayların hər biri və onlarla əlaqəli qolları Texasın sahilyanı bataqlıq komponentinə əhəmiyyətli miqdarda akr sahəsi verir. Belə qollardan biri Leon çayıdır.

Leonun baş suları, Eastland şəhəri yaxınlığında, Eastland County-dən başlayır və Comanche, Hamilton və Coryell qraflıqlarından cənub-şərqə doğru axır və Bell qraflığındaki Lampasas çayı və Milam qraflığındaki San Gabriel çayı ilə birləşərək Kiçik çayı əmələ gətirir. Brazos çayının əsas qolu. Leonun yuxarı axarında iki su anbarı, Leon gölü və Proktor gölü yerləşir. Leon çayı Proktor gölünə girib-çıxarkən bir sıra sahilyanı bataqlıq komplekslərinə su verir.

Təxminən 32 ha ölçüsündə bir kompleks Proktor gölündəki bəndin altında yerləşir. O, Leon çayı kanalı ilə gölün tikintisi zamanı USACOE tərəfindən tikilmiş çıxış kanalı arasında yerləşən iki bataqlıq sahəsindən ibarətdir. Bataqlıq ərazilərdən biri olan şirin su bataqlığı qunduzların fəaliyyəti nəticəsində yaranıb, nəticədə Leon çayının kanalından və gölün bəndinin torpaq hissəsindən sızma nəticəsində suyu saxlayan bəndlər yaranıb. Bataqlığın yaşı məlum deyil, lakin göl işçilərinin fikrincə, onun 1963-cü ildə fəaliyyətə başlayan göl qədər köhnə olduğu düşünülür. Bu tədqiqatın məqsədləri üçün bataqlıq istinad bataqlıq ərazisi kimi istinad ediləcək.

Bataqlıq ərazilərindən ikincisi, su quşlarının yaşayış mühitini artırmaq üçün USACOE, TPWD və Ducks Unlimited tərəfindən tikilmiş tikilmiş bataqlıq ərazi istinad bataqlıq ərazisinin cənub-şərqində (çayın aşağı hissəsində) yerləşir. O, 1999-cu ildə başa çatdırılıb və 2001-ci ilin Qış/Yazına qədər heç bir əhəmiyyətli hidroloji yardım almadı. Tikintiyə qoyulmuş bataqlıq əraziyə toxum səpilmədi, nə də bitki örtüyü bataqlığa daxil edilmədi. İnşa edilmiş bataqlıq ərazi istinad bataqlığına bitişikdir və suyun səviyyəsinə müstəqil nəzarət etmək üçün ikisi berma ilə ayrılır. Hər iki bataqlıq ərazilər daxili, çay, şirin su bataqlıqları hesab ediləcəkdir (Mitsch & amp Gosselink 2007).

Çay bataqlıqları tez-tez sahilyanı meşələrlə həmsərhəddir və ya onların içərisində, bəzən tərk edilmiş oxlarda və çayların başlanğıcında cibləri tutur. Bundan əlavə, qunduzlar çayları bənd edərək bataqlıq ərazilər qurur, vəhşi təbiəti, xüsusən də su quşlarını cəlb edən kiçik çay bataqlıqları yaradırlar (van der Valk 2006 Mitch & amp Gosselink 2007). Qunduzlar tez-tez bataqlıqların inkişafı və baxımında mühüm rol oynayırlar. Əgər onların bəndləri dayanarsa, bu, sabit hidroperiod yaradır. Onların bəndləri tez-tez yuyulursa, suyun səviyyəsinin dəyişməsinə səbəb olur və beləliklə, bitki müxtəlifliyini artırır. Bitki müxtəlifliyinin artması adətən bataqlıqda və onun ətrafında su quşlarının və məməlilərin müxtəlifliyinin artmasına səbəb olur. Qunduzların yaratdığı şirin su bataqlıqlarında bitki örtüyü tez-tez Typha, nəmə uyğunlaşan otlar və çəmənlər kimi monokotlarla xarakterizə olunur (Mitsch & amp Gosselink 2007). Qunduz və digər məməlilər, su quşları və çürüyən bitki örtüyünün üzvi maddələri nəticəsində suya əlavə edilən əlavə qida maddələri plankton, onurğasızlar, xərçəngkimilər, suda-quruda yaşayanlar, balıqlar və sürünənləri qidalandıraraq bataqlığın biomüxtəlifliyini artırır. Qunduz orqanizmlərin bütün ekosistemini dəstəkləməyə kömək edir və bununla da əsas növə çevrilir (Primack 2010). Su səviyyəsini və axın axını tənzimləyən bənd tikintisi sayəsində qunduzlar əlverişsiz ərazini bataqlıq biotası tərəfindən yaşayış üçün əlverişli olan əraziyə çevirə bilər (Schmidly 2004).

Bataqlıq ərazilərinin itirilməsi ciddi ekoloji problemdir (Mitsch & Gosselink 2007 Heinz Center 2008). Təkcə Texasda deyil, bütün dünyada bataqlıq ərazilər azalmağa davam etdikcə, keyfiyyətli təsirin azaldılması və tikinti təcrübələrini asanlaşdırmaq üçün bataqlıq ekosistemlərinin daha yaxşı başa düşülməsi getdikcə daha vacib olur. Texasın West Cross Timbers bölgəsindəki bir neçə bataqlıq ərazilər araşdırıldığından, bu araşdırma üçün ekoloji məlumatlar bölgədəki bataqlıq ərazilərin gələcək tədqiqatları üçün əsas olacaqdır. Bu tədqiqatın məqsədi Proktor gölü su anbarında istinad və tikilmiş bataqlıqların vegetasiya ekologiyasındakı dəyişiklikləri qiymətləndirməkdir.

Ekoloji müqayisələr Proktor gölündəki bəndin altında, Texas ştatının Comanche qraflığında yerləşən əvvəllər qeyd olunmuş iki bataqlıq ərazisində aparılmışdır (Şəkil 1). Dörd vaxt ərzində bitki örtüyünü yoxlamaq üçün hər iki bataqlıqdan nümunə götürülüb. Bitki örtüyü üçün nümunə götürmə tarixləri ərazinin vegetasiya dövrü məlumatlarına əsasən seçilmişdir. Comanche County, Texas üçün şaxtasız dövrün orta uzunluğu təxminən 230 gündür. Şaxtasız dövr martın ortalarında başlayır və noyabrın ortalarına qədər davam edir. Nümunə götürmə 2001-ci ilin avqust-sentyabr, 2002-ci ilin mart-aprel, 2002-ci ilin iyun-iyul və 2002-ci ilin sentyabr-oktyabr aylarında aparılmışdır.

Bitki örtüyünün nümunə götürüldüyü hər kvadratdan torpaq nümunələri 38 sm-lik torpaq nümunəsi götürmə zondu ilə götürülmüş və hidrik torpaq rəng göstəriciləri üçün Munsell torpaq rəng cədvəli ilə müqayisə edilmişdir. Bu sınağa əsasən, istinad bataqlıq ərazisindən nümunə götürülmüş bütün torpaqlar hidrik idi və tikilmiş bataqlıqdan nümunələrin üçdə ikisi hidrik kimi təsnif edildi.

Daşqın, torpağın doyması və ətrafdakı bitki örtüyünün su nişanlarının vizual müşahidələrinə əsaslanaraq, iki sahə arasındakı hidrologiya 2001-ci ilin payızında, tədqiqatın başlanğıcında, inşa edilmiş bataqlıqdakı kvadratların təxminən üçdə birinin olduğu vaxtdan başqa oxşar idi. ətrafdakı bitki örtüyündə su basması, torpağın doyması və ya su nişanlarının vizual əlamətləri yoxdur. Beləliklə, tədqiqatda ilk dəfə bitki örtüyü nümunə götürüldükdə, tikilmiş bataqlıqda hidrologiya istinad bataqlıq ərazisinin hidrologiyasından daha dəyişkən idi, lakin sonrakı üç nümunə dövründə hidrologiya hər iki bataqlıq üçün kvadratlarda sabit olmuşdur.

Bitki örtüyü üçün ekoloji müqayisə əvvəlcə Leon çayına paralel uzanan və hər iki bataqlıq ərazini əhatə edən əsas xəttin yaradılması ilə aparılmışdır. Baza xətti təxminən 890 m idi və bataqlıq əraziləri keçən 10 kəsişmə ilə kəsişirdi. Baza xətti təbii bataqlıqda və tikilmiş bataqlıqda (71 m məsafədə) bərabər məsafədə yerləşən seqmentlərə (bir-birindən 107 m) bölünmüşdür. Hər bir seçmə dövrü ərzində hər bir seqment üçün kəsişmə başlanğıc nöqtəsi təsadüfi ədədlər cədvəlindən istifadə etməklə müəyyən edilmişdir və transekt bataqlığın əsas xəttinə perpendikulyar şəkildə yerləşdirilmişdir. Hər bir transektdə təsadüfi ədədlər cədvəlindən istifadə etməklə müəyyən edilmiş iki təsadüfi təbəqəli müşahidə nöqtəsi var idi, burada bitkilərin sayını və əhatə faizini müəyyən etmək üçün 0,25 [m.sup.2] kvadrat istifadə edilmişdir. Bitkilər üçün taksonomiya Diggs et al. (1999) və səlahiyyətli elmi adlar Cədvəl 1-4-ə daxil edilmişdir. Müəyyən edildikdən sonra bitki örtüyü USACOE (1987) və Brower et al. (1990).

Hər iki bataqlıq ərazidən otlar nümunəsi götürülüb. USACOE-yə (1987) uyğun olaraq otlar bütün qeyri-odun bitkiləri və hündürlüyü 1 m-dən çox olan ağaclı bitkiləri əhatə edir. Otlu bitki örtüyünü ölçmək üçün 1 [m.sup.2] müşahidə nöqtəsi daxilində kəsişmənin üzərinə təsadüfi olaraq 0,25 [m.sup.2] kvadrat yerləşdirilmişdir. Kvadratda tapılan hər bir növ daha sonra müəyyən edildi, hesablandı və onun əhatə faizi təxmin edildi. Əhəmiyyət dəyəri (IV) hər bir müşahidə nöqtəsində tapılan hər bir ot və ya meşəli ting növünə, hər növün nisbi əhatə dairəsi, nisbi sıxlığı və nisbi tezliyinin cəminə əsaslanaraq, nisbi əhəmiyyət dəyəri isə (%RIV) təyin edilmişdir. hər bir xüsusi növün IV-ü ilə bütün növlərin ümumi IV-ünün müqayisəsi ilə müəyyən edilmişdir (Fredrickson 1979 Brower et al. 1990, Smith 1996). Yuxarıdakı məlumatlardan əldə edilmiş məlumat əsasında Şennon-Viver indeksindən istifadə etməklə bütün ot və odunlu ting növləri üçün müxtəliflik indeksi tətbiq edilmişdir (Miller 1985 Brower et al. 1990). Bundan əlavə, zənginlik və bərabərlik hesablanmışdır (Brower et al. 1990).

Suda və ya torpaqda böyüməyə uyğunlaşan, ən azı vaxtaşırı doymuş və ya su altında qalan bitkilərə tez-tez hidrofit bitkilər və ya sadəcə hidrofitlər deyilir (USACOE 1987). Bitkilər həyat tarixçələrinə əsasən bataqlıq göstərici kateqoriyaları adlanan beş ayrı qrupa təsnif edilmişdir (USACOE 1987 United States Fish and Wildlife Service (USFWS) 1997 Tiner 1999). Bunlara vaxtın 99%-dən çoxunda bataqlıq ərazilərdə rast gəlinən məcburi bataqlıq növləri (OBL) daxildir. Fakultativ bataqlıq bitkiləri (FACW-, FACW və FACW+) vaxtın 67-99%-də bataqlıq ərazilərdə baş verir. Fakultativ bitkilər (FAC-, FAC və FAC+) bataqlıq ərazilərdə 34-66%, fakultativ dağlıq bitkilər (FACU+, FACU və FACU-) isə 1-33% bataqlıq ərazilərdə baş verir. Dağüstü bitkilər (UPL) vaxtın 1%-dən azında bataqlıq ərazilərdə baş verir. Bu təsnifat sistemi bitki örtüyünü nümunə götürmə vahidlərində təsnif etməyə imkan verir və əgər dominant bitki örtüyünün 50%-dən çoxu OBL, FACW+, FACW, FACW-, FAC+ və ya FAC-dırsa, o, hidrofit bitki örtüyü hesab olunur və həmin nümunədə bataqlıq bitki örtüyü üçün meyar hesab olunur. bölmə yaradılmışdır (USACOE 1987). Bitki örtüyü məlumatlarının hər bir komponenti su-bataqlıq göstərici statusuna görə təsnif edilmiş (USFWS 1997) və daha sonra növlərin dominantlığını müəyyən etmək üçün 50/20 qaydası tətbiq edilmişdir. Növlər dominantlığın azalma ardıcıllığı ilə sıralandı və dərhal 50%-i keçən növlər, üstəgəl ümumi dominantlığın 20%-ni və ya daha çoxunu təşkil edən hər hansı əlavə növlər dominant hesab edildi. Əgər hər bir müşahidə nöqtəsi daxilində nümunə götürülmüş dominant bitki növlərinin 50%-dən çoxu məcburi bataqlıq (OBL), fakultativ bataqlıq (FACW+, FACW, FACW-) və ya fakultativ (FAC+, FAC) idisə, müşahidə məntəqəsinin əhatə etdiyi ərazi nəzərə alındı. hidrofit bitki örtüyü üçün müsbətdir (USACOE 1987). Bundan əlavə, ot və odunlu ting növləri üçün tikilmiş və təbii bataqlıq əraziləri arasında əhəmiyyətli fərqlərin olub olmadığını müəyyən etmək üçün Mann-Whitney testindən istifadə edilmişdir (Brower et al. 1990).

İstinad və tikilmiş bataqlıq ərazilərdə ot bitkiləri üçün dominantlıq ölçüsü olan nisbi əhəmiyyət dəyərləri (RIV%) hər bir nümunə götürmə dövrü üçün müəyyən edilmişdir. 2001-ci ilin payızında nümunə götürmə dövründə adi pişik quyruğu (Typha latifolia 49,8%) və Bermud otu (Cynodon dactylon 12,7%), qurbağa meyvəsi (Lippia nodiflora 21,3%), Conson otu (Sorghum) müəyyən edilmiş ən mühüm bitkilər idi. halepense 19,2%, hövzə otu (Echinochloa muricata 15,5%) tikilmiş bataqlıqda ən əhəmiyyətli idi (Cədvəl 1). 2002-ci ilin yazında nümunə götürmə dövründə adi pişik quyruğu (77,3%) istinad bataqlıqda ən əhəmiyyətli növ olduğu müəyyən edildi, tikilmiş bataqlıqda isə bataqlıq ağsaqqal (Iva annua 34,0%) və skripka (Rumex pulcher, 19,6%-nin dominant olduğu müəyyən edilmişdir (Cədvəl 2). 2002-ci ilin yayında nümunə götürmə dövründə istinad bataqlığında bataqlıq ağsaqqalı (42,7%) və Bermud otu (19,6%) üstünlük təşkil edirdi, halbuki tikilmiş bataqlıqda bataqlıq ağsaqqalı (31,8%) və (ilk dəfə) adi pişik var idi. quyruq (24,4%) və düyün otu (Paspalum distichum 23,7%) dominant kimi (Cədvəl 3). Düyün otu (32,1%) və bataqlıq ağsaqqalı (18,7%) 2002-ci ilin payızında nümunə götürmə dövründə istinad bataqlıqlarında, düyün otu (20,0%), su çətənəsi (Amaranthus rudis 12,7%), koklebur ən əhəmiyyətli olduğu aşkar edilmişdir. (Xantium strumarium 12,4%) və bataqlıq ağsaqqalı (10,4%) tikilmiş bataqlıqda ortaq əhəmiyyətə malikdir (Cədvəl 4). İstinad bataqlıq ərazisi üçün cəmi %RIV, məlumatlar birləşdirilmiş cəmi kimi təhlil edildikdə, ümumi pişik quyruğu (25,7%) ən vacib olduğunu göstərdi, sonra bataqlıq ağsaqqalı (25,6%) (Cədvəl 5). İnşa edilən bataqlıqda bataqlıq ağsaqqalı (17,6%) üstünlük təşkil edirdi, lakin düyünlü ot (17,5%), adi pişik quyruğu (10,6%) və papaq (8,9%) üçün nisbətən yüksək əhəmiyyət kəsb edən dəyərlərə malikdir (Cədvəl 5).

2001-ci ilin payızında istinad bataqlıq ərazisindən nümunə götürülmüş və hidrofitlər kimi təsnif edilən otlu bitki növlərinin faizi 70% təşkil edirdi, halbuki tikilmiş bataqlıqda nümunə götürülmüş bitki növlərinin 56%-i hidrofitlər kimi təsnif edilmişdir (Cədvəl 1 və 5). Bitki növlərinin yüz faizi 2002-ci ilin yazında istinad bataqlıq ərazisində hidrofitlər, 88 faizi isə tikilmiş bataqlıqda hidrofitlər kimi təsnif edilmişdir (Cədvəl 2 və 5). Növbəti iki nümunə götürmə dövrü ərzində hidrofitlər kimi təsnif edilən bitki növlərinin faizi təxminən eyni idi, istinad bataqlıqda 80 və 82%, tikilmiş bataqlıqda isə müvafiq olaraq 83 və 78% (Cədvəl 3, 4 və 5) . Məlumatların birləşdirilmiş cəmi kimi təhlili zamanı istinad bataqlıq ərazilərində hidrofitlər kimi təsnif edilən bitki növlərinin daha çox faizi, müvafiq olaraq, 83% və 72% təşkil etmişdir (Cədvəl 5).

İki bataqlıq ərazidə 80 kvadratdan 32 növ müəyyən edilmişdir. Həmin 32 növdən 13 növünün (40,6%) hər iki bataqlıq ərazisində, səkkizinin (25%) yalnız istinad bataqlıq ərazisində və 11 növün (34,4%) yalnız tikilmiş bataqlıq ərazisində aşkar edildiyi aşkar edilmişdir (Cədvəl 5). 32 növdən iyirmi səkkizi yerli idi, dörd növ introduksiya edilmişdir. İntroduksiya edilmiş dörd növün hamısı istinad bataqlıq ərazisində (Bermud otu, düyün otu, Conson otu və skripka dokunda və dörd növdən üçü (düyün otu istisna olmaqla) tikilmiş bataqlıqda müəyyən edilmişdir. İstinad bataqlıq ərazisində müəyyən edilmiş növlər səkkizdən ibarət idi. birilliklər və 13 çoxilliklər (Cədvəl 5), tikilmiş bataqlıqda müəyyən edilmiş növlər isə 10 və 14 çoxilliklərdən ibarət olmuşdur (Cədvəl 5).

2001-ci ilin payızı üçün otlu bitki növlərinin zənginliyi (Cədvəl 6) tikilmiş bataqlıq əraziyə (doqquz) nisbətən istinad bataqlıq ərazisində (10) bir qədər çox olmuşdur. Bununla belə, 2002-ci ilin yazında nümunə götürmə dövründə tikilmiş bataqlıq ərazi bitki növlərinin zənginliyinə görə (müvafiq olaraq səkkiz və beş) istinad bataqlıq ərazisini üstələyib (Cədvəl 6). 2002-ci ilin yayında nümunə götürmə dövründə istinad bataqlıq ərazisi tikilmiş bataqlıqdakı səkkizlə müqayisədə 11 növlə daha yüksək zənginliyə malik olmuşdur (Cədvəl 6). 2002-ci ilin payızında (Cədvəl 6) tikilmiş bataqlıq ərazisi 18 növlə növ zənginliyinə görə istinad bataqlıq ərazisini üstələyib, istinad bataqlıq ərazisi isə 11 növə malikdir. Məlumatlar birləşmiş cəmi kimi təhlil edildikdə, tikilmiş bataqlıq ərazinin bir qədər böyük zənginliyə malik olduğu aşkar edilmişdir. İstinad bataqlıq üçün 25 ilə müqayisədə 27 növdən ibarətdir (Cədvəl 6).

Düzlük dəyərləri (Cədvəl 6) hər bir nümunə götürmə dövrü üçün tikilmiş bataqlıqda daha böyük olmuşdur. İstinad bataqlıqların hamarlıq qiymətləri 2002-ci ilin yazında aşağı 0,38-dən 2001-ci ilin payızında ən yüksək 0,67-yə qədər, ümumi ümumi dəyər 0,48 idi (Cədvəl 6). İnşa edilmiş bataqlıq sahələrinin dəyəri 2002-ci ilin yayında 0,53-dən 2001-ci ilin payızında ən yüksək 0,78-ə qədər, ümumi dəyəri 0,64 olub (Cədvəl 6).

Hər bir seçmə dövrü üçün Şennonun müxtəliflik indeksi hesablanmışdır. Düzlük kimi, müxtəlifliyin (Cədvəl 6) hər bir nümunə götürmə dövründə tikilmiş bataqlıqda istinad bataqlıq ərazisinə nisbətən daha çox olduğu aşkar edilmişdir. İstinad bataqlıq ərazisində müxtəliflik dəyərləri 2002-ci ilin yazında ən aşağı 0,62-dən 2001-ci ilin payızında ən yüksək 1,53-ə qədər dəyişdi. Məlumatlar birləşmiş cəmi kimi təhlil edildikdə, Şennonun müxtəliflik dəyəri 1,56 idi. İnşa edilmiş bataqlıq ərazisində müxtəliflik dəyərləri 2002-ci ilin yayında seçmə dövründə ən aşağı 1.10-dan 2002-ci ilin payızında ən yüksək 1.86-ya qədər dəyişdi. Məlumatlar birləşdirilmiş cəmi kimi təhlil edildikdə, Şennonun müxtəliflik dəyəri 2.11 əldə edildi (Cədvəl 6).

2001-ci ilin payızında nümunə götürmə dövründə istinad bataqlıq ərazisindən nümunə götürülmüş kvadratların 100%-i hidrofitik bitki tələblərinə cavab verdi (dominant növlərin 50%-dən çoxu FAC və ya daha nəm idi), tikilmiş bataqlıqda olanların isə yalnız 60%-i eyni tələblərə cavab verdi. . 2002-ci ilin yazında nümunə götürmə dövründə istinad bataqlıqlarının kvadratlarının 80%-i hidrofitik bitki örtüyünün tələblərinə cavab verirdisə, tikilmiş bataqlıqların kvadratlarının 40%-i. 2002-ci ilin yayında nümunə götürmə dövründə həm istinad edilən, həm də tikilmiş bataqlıq ərazilərdə hidrofitik bitki örtüyünün tələblərinə cavab verən kvadratların faizi müvafiq olaraq 100 və 80%-ə yüksəlmişdir. 2002-ci ilin payızında nümunə götürmə dövründə referans bataqlıqda hidrofitik bitki tələblərinə cavab verən kvadratların faizi 100%-də qalmış, tikilmiş bataqlıqların faizi isə 70-ə düşmüşdür. Bu nəticələr bütövlükdə təhlil edildikdə, istinad bataqlıq ərazisinin hidrofitlik tələblərinə cavab verdiyini göstərir. bitki örtüyünün tələbatının 95%-ni, tikilən bataqlıq ərazisi isə zamanın 63%-ni hidrofitik bitki örtüyünün tələbatına cavab verir.

Yuxarıda göstərilən təhlillərə əlavə olaraq, zənginlik, bərabərlik, müxtəliflik, bitki sıxlığı və bitki örtüyü faizinə dair qeyri-parametrik Mann-Whitney statistik testi aparıldı, lakin heç birinin istinad və tikilmiş bataqlıq əraziləri arasında müqayisələr zamanı əhəmiyyətli dərəcədə fərqli olmadığı aşkar edildi.

Hidrofitik bitki örtüyü, torpaqlar və hidrologiya standartlarından (USACOE 1987) istifadə edərək, istinad sahəsi bu araşdırma boyu bataqlıq ərazi hesab ediləcəkdir. İnşa edilən bataqlıqda tədqiqat boyu getdikcə daha çox hidrofit olan bitki örtüyü var idi, onun torpaq nümunələrinin təxminən üçdə ikisi hidrik kimi təsnif edilirdi və ilk nümunə götürmə dövründən sonra istinad bataqlıq ərazisinə bənzər daimi hidrologiyaya malik idi.

2001-ci ilin payız nümunə götürmə dövrü üçün Nisbi Əhəmiyyət Dəyərlərinə (RIV%) əsaslanaraq, istinad bataqlığında ən mühüm növlər adi pişik quyruğu və Bermud otları olmuşdur (Cədvəl 1). Adi pişik quyruğu böyük monokulturalar yaratmaq və digər növlərlə rəqabət aparmaq qabiliyyətinə malik olan invaziv növ ola bilər. Bu, onun sürətli böyümə sürəti və tez yayılan rizomlardan istifadə edərək cinsi yolla çoxalması ilə əlaqədardır. Pişik quyruğu istilası problemli ola bilər, çünki sıx monokulturalar açıq suyun bitki örtüyünə nisbətini azaldır, bitki örtüyünün müxtəlifliyini azaldır və buna görə də saytın yaşayış mühitinin dəyərini azaldır (Brown and Bedford 1997 Mitsch & Gosselink 2007). Bundan əlavə, ümumi pişik quyruğu məcburi bataqlıq növüdür (bataqlıq ərazilərində >99% rast gəlinir) və bütün tədqiqat zamanı istinad bataqlıqlarının çoxunun ilin böyük hissəsi üçün doymuş olduğu aşkar edilmişdir. Buna görə də, ümumi pişik quyruğu bu mühitə yaxşı uyğunlaşacaqdır. Hər bir fərd, havada və ya suda xeyli məsafələrə sürüklənən minlərlə toxum buraxmaq qabiliyyətinə malikdir və ona asanlıqla dağılma qabiliyyətini verir.

Bermud otunun da istinad bataqlıq ərazilərində dominantlardan biri olduğu müəyyən edilmişdir. Bununla belə, bu, FACU+ növüdür və bu, onun bataqlıqda tapılma ehtimalını təxminən 10% verir. Ehtimal azdır, lakin bataqlıq ərazilər daim dəyişən dinamik ekosistemlərdir və Bermud otu Texasın bir çox yerlərində müxtəlif şəraitlərdə, çox vaxt alaq otu kimi yaşaya bilən introduksiya edilmiş növdür (Diggs et al. 1999). O, vegetasiya mövsümünün daha quraq aylarında bataqlıq ərazinin kənarında baş verdi, çünki bataqlıq ərazinin kənarı boyunca torpaq səthi qurumağa meylli idi və bu, ümumiyyətlə bataqlıq ərazilərə uyğunlaşmayan növlərə bəzi bataqlıq növləri ilə rəqabət aparmaq imkanı verirdi. öldülər və ya yatdılar. Bermud otları, həmçinin Leon çayına bitişik tarlalarda mal-qara otları və otlaqlar üçün geniş şəkildə təqdim edilmişdir.

2001-ci ilin payızında tikilmiş bataqlıqda qurbağa meyvəsi, Conson otu və tövlə otu mövcud olan ən mühüm növlər olduğu aşkar edilmişdir (Cədvəl 1). Qurbağa meyvəsinin bataqlıq göstərici statusu FAC+ (təxminən 60% bataqlıqda baş vermə ehtimalı), Johnson otu FACU (bataqlıqda baş vermə ehtimalı 20%) və həyətyanı otu FACW (bataqlıqda baş vermə ehtimalı 80%) var. , bataqlıqda baş vermə ehtimalı orta hesabla 50%-dən bir qədər çoxdur. Bu növlər çox vaxt alaq otları hesab olunur, narahat olan ərazilərdə yaşayır (Diggs et al. 1999).

2002-ci ilin yazın nümunə götürmə mövsümündə istinad bataqlığında ümumi pişik quyruğu üstünlük təşkil edirdi, tikilmiş bataqlıqda isə bataqlıq ağsaqqal və skripka dokları birgə üstünlük təşkil edirdi (Cədvəl 2). Onlar müvafiq olaraq FAC+ və FACW- (70% bataqlıqda baş vermə ehtimalı) kimi təsnif edilmişdir. Bataqlıq ağsaqqalı yerlidir, aşağı, nəmli yaşayış yerlərində baş verir, skripka dok isə təqdim olunur və adətən yaş, narahat ərazilərdə baş verir (Diggs et al. 1999). Su quşlarının yaşayış mühitini yaratmaq üçün su anbarının işçiləri tərəfindən payız və qışda baş verən daşqınlardan sonra gözlənilən daha çox bataqlıq növləri tərəfindən tikilmiş bataqlıq ərazilər koloniyalaşdırılırdı. Əgər bataqlıqların hidrologiyası zamanla sabitləşərsə, növ tərkibi daha hidrofitikləşməli və ikinci dərəcəli seral mərhələyə və ya hətta kuliminasiya icmasına çevrilməlidir.

2002-ci ilin yayında nümunə götürmə dövründə istinad bataqlıq ərazilərində bataqlıq ağsaqqalı və Bermud otları üstünlük təşkil edirdi (Cədvəl 3). Bermud otunun dominant kimi olması mütləq istinad bataqlıq ərazisinin bitki örtüyünün dəyişməsinin nəticəsi deyil, həmin nümunə götürmə dövründə daha quru kənarlar boyunca baş vermiş təsadüfi seçmənin nəticəsidir. Bataqlıq ağsaqqalı, həmçinin torpağın daha quru olduğu istinad bataqlığının xarici nüvəsində, adi pişik quyruğu isə çox vaxt doymuş olan bataqlığın daxili nüvəsində üstünlük təşkil edirdi.

Eyni zamanda (2002-ci ilin yayında) tikilmiş bataqlıqda bataqlıq ağsaqqalı, həmçinin adi pişik quyruğu və düyün otları üstünlük təşkil edirdi (Cədvəl 3), FACW+ növü (bataqlıqda baş vermə ehtimalı 90%). Su anbarı işçiləri tərəfindən təhrik edilən payız/qış su basmasından sonra tikilmiş bataqlıq ərazi daha çox hidrofit növlərlə koloniyalaşdırıldı.

2002-ci ilin payızında nümunə götürmə dövründə istinad bataqlıqlarında düyünlü ot və bataqlıq ağsaqqalı üstünlük təşkil edirdi (Cədvəl 4). İlin bu dövründə ümumiyyətlə az yağıntı olub, bu, istinad bataqlıq ərazisinin kənarının nüvəyə doğru geri çəkilməsinə imkan verib. Bataqlığın kənarlarında bu qurutma effekti daha çox fakultativ növlərə özlərini bərpa etmək şansı verdi.

İnşa edilən bataqlıqda düyün otu, su çətənəsi (bataqlıqda tapılma ehtimalı 50% olan FAC), koklebur (FAC- bataqlıqda baş vermə ehtimalı 40%) və bataqlıq ağsaqqalı (Cədvəl 4) üstünlük təşkil edirdi. Su çətənə və cocklebur iki yeni dominant idi, hər ikisi su səviyyəsinin çəkilməsindən sonra bataqlığın kənarlarını koloniyalaşdırdı.

Ümumilikdə, istinad bataqlıqlarında adi pişik quyruq və bataqlıq ağsaqqalı üstünlük təşkil edirdi (Cədvəl 5). Ümumi pişik quyruğu bataqlığın daxili nüvəsində, bataqlıq ağsaqqalı isə nüvədən kənarda və kənarlarda tapıldı. Bu nəticələr mərkəzdənqaçma təşkilat modelinə (Mitsch & Gosselink 2007 Keddy 2010) uyğundur ki, bu model bataqlıqlardakı əsas yaşayış mühitinin aşağı narahatlıq və yüksək məhsuldarlığa malik olduğunu və Typha kimi sıx örtüklər əmələ gətirən növlərin üstünlük təşkil etdiyini bildirir. Periferik yaşayış yerləri müxtəlif növ və stres birləşmələrini (sonsuzluq, narahatlıq) təmsil edir və fərqli bitki assosiasiyalarını dəstəkləyir (Mitsch & Gosselink 2007). Bu halda, stress faktoru bataqlıqların vaxtaşırı aşağı çəkilməsi idi, bu da əsas yaşayış mühitinin hidroperioddan asılı olaraq içəriyə və xaricə nəbz verməyə imkan verir.

İnşa edilmiş bataqlıqda dominant bitki, ümumilikdə, bataqlıq ağsaqqalı idi (Cədvəl 5). Texasın şimal-mərkəzindəki torpaq bəndinin yaxınlığında qazılmış çökəkliklərin tədqiqatında dominant ot da bataqlıq ağsaqqalı idi (Williams & Hudak 2005). Bununla belə, Proktor gölündə tikilmiş bataqlıqda düyün otu, adi pişik quyruğu və kokleburun nisbətən yüksək əhəmiyyəti aşkar edilmişdir. Qazılmış çökəkliklərdə düyün otu və adi pişik quyruğu tapılmadı və qazılmış çökəkliklərdə coklebura nadir hallarda rast gəlindi (Williams & Hudak 2005). Bu növlərin hər biri FAC- və ya daha yaş kimi təsnif edilir. Ümumilikdə, tikilmiş bataqlıqda 50%-dən çox hidrofitlər üstünlük təşkil edirdi və istinad bataqlıq kimi mərkəzdənqaçma təşkilatı inkişaf edir (Deberry və Perry 2005).

Ümumilikdə, tikilmiş bataqlıqda növ zənginliyinin bir qədər böyük olduğu aşkar edilmişdir (Cədvəl 6). Bu, tikilən bataqlıq ərazinin tikinti zamanı yaranan narahatlığa görə son vaxtlar yaşayış olmaması ilə əlaqələndirilə bilər. Erkən müstəmləkə edən növlər yaşayış olmayan məkandan istifadə edərək ərazini müstəmləkə edərək daha çox növ zənginliyinə səbəb oldu, məsələn, Texas ştatının Qrayms qraflığında tikilmiş bataqlıq ərazilər üçün bildirildi (Günorta 1996). Müvəffəqiyyətli erkən kolonistlər, açıq saytlarda tez qurmağa imkan verən uyğunlaşmalara malikdirlər. Onlar ümumiyyətlə kiçik və aşağı böyüyürlər, qısa ömür dövrlərinə malikdirlər və hər il toxumla çoxalırlar və ya yerə yaxın tumurcuqlardan yeni tumurcuqlar göndərirlər (van der Valk 1981 Mitsch & amp Gosselink 2007). Onlar çoxlu sayda asanlıqla səpələnmiş kiçik toxumlar istehsal edir, narahatlığa tez reaksiya verirlər (xüsusilə mineral torpağın məruz qalması) və onların altında şitil kimi mövcud ola biləcək hər hansı sonrakı serai mərhələli bitkilərin böyüməsini boğaraq tez dominantlığa nail olurlar (Smith 1996 Mitsch & Gosselink 2007) . Bu erkən kolonistlər dəyişən ətraf mühit şəraitinə, xüsusən də torpaq səthində gündəlik temperaturun geniş diapazonuna, alternativ nəmlənmə və qurumaya və intensiv işığa dözürlər (Smith 1996 Mitsch & Gosselink 2007). Bu növlər bataqlıq suksessiyasının gəlişi və yaranma mərhələsi adlandırılan mərhələni təmsil edir (Günorta 1996) və tikilmiş bataqlıqda aşkar edilən daha yüksək müxtəliflik, ehtimal ki, erkən suksasiya mərhələsinin nəticəsidir. Bərpadan üç il sonra Ayovanın şimalında bir-birinə bitişik olan bərpa edilmiş və təbii çöl bataqlıq ərazilərində zənginlik dəyərləri bərpa edilmiş bataqlıqlarda baş verən cəmi 27 növlə müqayisədə 46 ümumi növdən ibarət təbii bataqlıq ərazilərə malik idi (Galatowitsch & van der Valk 1996). Noon (1996), Texasda tikilmiş səkkiz bataqlıqdan əldə edilən məlumatlardan istifadə edərək müəyyən etdi ki, bataqlıqlar nə qədər yaşlı olarsa, bir o qədər az növ baş verir. Buna görə də, çox güman ki, tikilmiş bataqlıq ərazinin gəliş və qurulma mərhələsindən kənara çıxdıqdan sonra növlərin sayı azalacaq.

Bitki örtüyünün qurulmasının ilk bir neçə ili ərzində əkilməmiş və ya əkilməmiş növlər kənar mənbələrdən gələn könüllülər hesab edilir və buna görə də vegetasiya ardıcıllığının ilkin seral mərhələsini təmsil edirlər (Reinhartz & Wame 1993 DeBerry & Perry 2004). In addition, vegetation in adjacent wetlands may be a potential seed source particularly from habitats dominated by herbaceous species that are more likely to colonize a young substrate (DeBerry & Perry 2004). Shared species composition between the wetlands was greater than 40% because the reference wetland likely served as a seed source for colonization of the constructed wetland.

The constructed wetland had greater diversity then the reference wetland during each sampling period (Table 6). Data from eight constructed wetlands in Texas (Noon 1996) indicated that diversity was highest at younger sites. Marshes, when compared to savannah type habitat, exhibited low species diversity in a study of wetland habitats along a portion of the North Fork of the Forked Deer River in West Tennessee. The savannah habitat was seasonally flooded, bringing in new seed sources and nutrients, while the marsh habitat retained water year around (Miller 1985). Ice scouring, infertile sandy soils, flooding by beavers, and open shorelines are among the stresses that shift communities to be less vegetatively productive, albeit possibly more diverse, assemblages (Mitsch & Gosselink 2007). Fluctuating hydroperiod in wetlands can promote dominance by annuals and nonclonal perennials in zones or patches within the wetland (Collins & Wein 1995 Mitsch & Gosselink 2007), and this patchiness and annual duration may increase diversity. Because, with the exception of the first sampling period, hydrology of the two wetlands was similar, differences in diversity are likely due to differences in successional stages between the two wetlands. The reference wetland is older and exhibited hydrophytic vegetation 95% of the time whereas the younger constructed wetland exhibited hydrophytic vegetation only 63% of the time. Assuming hydrology remains constant over time, the constructed wetland should develop more hydrophytic vegetation.

The adjacent riverine forest does not invade the marsh because the beaver dam and constructed wetland hydrology maintains a habitat too wet for the establishment of most tree species. Mitchell & Niering (1993) found that 30 year old beaver wetlands decimated the anchored forest wetland and replaced it with an abundance of graminoids in a northwestern Connecticut bog. The beaver-created marsh functions in a similar fashion and maintains separate marsh and upland forest communities. Because of more consistent hydrology and the older age of the reference wetland, common cattail, an obligate wetland species, dominates the inner core area with marsh-elder, a FAC+ species, occupying the drier periphery. Ninety-five percent of the species sampled in the reference wetland were hydrophytes. These results closely resemble a successional model of centrifugal organization that describes the distribution of species and vegetation types along gradients caused by a combination of environmental constraints (Wisheu & Keddy 1992 Mitsch & Gosselink 2007 Keddy 2010). In eastern North America, the core habitats are often dominated by species that form dense canopies such as Typha. Habitats peripheral to the core depend on different kinds and combinations of stress and disturbance. When beavers create disturbance, the peripheral habitats include species of sedge near the Typha core and wet-adapted forb species near the edges (Wisheu & Keddy 1992 Mitsch & Gosselink 2007 Keddy 2010). A similar plant community was observed in the reference wetland at Proctor Lake.

In contrast, the constructed wetland was dominated by marsh-elder and knot grass, both FAC+ species, with a greater diversity of vegetation of which 67% were hydrophytes. Richness, evenness, and Shannon's diversity were greater in the constructed wetland. This was likely due to its earlier successional stage with plants being a part of the arrival and establishment phase (Noon 1996).

Because common cat-tail was more important in later sampling in the constructed wetland it may develop according to the centrifugal organization with a Typha core (Deberry & Perry 2004). Mitsch et al. (2005) describes a naturally colonizing, riverine wetland in Ohio as being dominated by Typha. Noon (1996) proposed two phases in early constructed wetland primary succession called the arrival and establishment phase, which is characterized by random arrival and establishment of species, and the autogenic dominance phase, which is characterized by biomass production and competition between species. Because of its greater diversity, the constructed wetland is probably beginning to finish the first successional stage and is moving into the second phase whereas the reference wetland is in the autogenic dominance phase. In van der Valk's (1981) model of freshwater wetland vegetation dynamics, two basic types of wetland species are recognized: (1) species with long-lived propagules that are in the wetland seedbank and can grow when suitable conditions occur, and (2) species with short-lived propagules that can only grow in the wetland if they reach it during a period when conditions are suitable for germination. This causes the wetland to function as a sieve, allowing only establishment of certain species at any given time and dependent on whether the wetland is flooded or in a drawdown (van der Valk 1981 Mitsch & Gosselink 2007). At Delta Marsh in Canada and marshes of Eagle Lake in Iowa, flooding the marshes after drawdowns resulted in plant communities that contained or were dominated by a species of Typha (van der Valk 1981). Of herbaceous species identified in the Leon River wetlands, there were equal numbers of perennial species, but numbers of annuals differed (Table 5). The constructed wetland had more annual species than the reference (10 vs. 7) likely due to its early successional stages (Noon 1996) and more variable early hydrology, while the older riverine marsh, created by the beavers, was centrifugally organized (Wisheu & Keddy 1992 Deberry & Perry 2004 Mitsch & Gosselink 2007 Keddy 2010) with a perennial common cat-tail core.

Brister, J. S. 2005. Soils, hydrology, vegetative ecology, and floristics of natural and constructed wetlands along the Leon Riverin the West Cross Timbers, Comanche County, Texas. Unpublished Masters Thesis. Tarleton State University, Stephenville, Texas, 115 pp.

Brower J. E., J. H. Zar, & C. von Ende. 1990. Field and laboratory methods for general ecology, Third Edition. William C. Brown Publishers, Dubque, Iowa, 226 pp.

Brown, S. C. & B. L. Bedford. 1997. Restoration of wetland vegetation with transplanted wetland soil: An experimental study. Wetlands, 17(3):424-437.

Collins, B. & G. Wein. 1995. Seed bank and vegetation of a constructed reservoir. Wetlands, 15(4):374-385.

DeBerry, D. A. & J. E. Perry. 2004. Primary succession in a created freshwater wetland. Castanea, 69(3): 185-193.

Diggs, G. M., Jr., B. L. Lipscomb & R. J. O'Kennon. 1999. Shinners and Mahler's Illustrated Flora of North Central Texas. Botanical Research Institute of Texas, Fort Worth, Texas, 1626 pp.

Dyksterhuis, E. J. 1948. The vegetation of the Western Cross Timbers. Ekol. Monogr., 18(3):325-376.

Fredrickson, L. H. 1979. Floral and faunal changes in lowland hardwood forests in Missouri resulting from channelization, drainage, and impoundment. United States Fish and Wildlife Service and University of Missouri Cooperative Wildlife Research Unit, Columbia, Missouri, 120 pp.

Galatowitsch, S. M. & A. G. van der Valk. 1996. The vegetation of restored and natural prairie wetlands. Ekol. Appli., 6(1): 102-112.

Heinz Center 2008. The state of the nation's ecosystems 2008: measuring the land, water, and living resources of the United States. Island Press, Washington D. C., 352 pp.

Hoagland, B. W., I. H. Butler, F. L. Johnson, & S. Glenn. 1999. The Cross Timbers. Səh. 231-245, in Savannas, Barrens, and Rock Outcrop Plant Communities of North America. (Anderson, R. C., J. S. Fralish, & J. M. Baskin, eds.), Cambridge University Press, New York, New York, 470 pp..

Keddy, P. A. 2010. Wetland Ecology: Principles and Conservation, Second edition. Cambridge University Press, New York, New York, 497 pp.

King, S. L., R. R. Sharitz, J. W. Groninger, & L. L. Battaglia. 2009. The ecology, restoration, and management of southeastern floodplain ecosystems: A synthesis. Wetlands, 29(2):624-634.

Miller, N. A. 1985. A vegetation-habitat study along a portion of the North-Fork-Forked Deer River in West Tennessee. J. Tennessee Acad, of Sci., 60(2):51-56.

Mitchell, C. C. & W. A. Niering. 1993. Vegetation change in a topogenic bog following beaver flooding. Buğa. Torrey Bot. Club, 120(2): 136-147.

Mitsch, W. J. & J. B. Gosselink. 2007. Wetlands, Fourth Edition. John Wiley and Sons, Hoboken, New Jersey, 582 pp.

Mitsch, W. J., L. Zhang, C. J. Anderson, A. E. Altor, & M. E. Hernandez. 2005. Creating riverine wetlands: Ecological succession, nutrient retention, and pulsing effects. Ekol. Eng., 25(5):510-527.

Noon, K. F. 1996. A model of created wetland primary succession. Landscape Urban Planning, 34(2):97-123.

Primack, R. B. 2010. Essentials of Conservation Biology, Second Edition. Sinauer Associates, Sunderland, Massachusetts, 601 pp.

Reinhartz, J. A. & E. L. Wame. 1993. Development of vegetation in small created wetlands in southeastern Wisconsin. Wetlands, 13(3): 153-164.

Schmidly, D. J. 2004. The mammals of Texas, Sixth Edition. University of Texas Press, Austin, Texas, 501 pp.

Smith, R. L. 1996. Ecology and Field Biology, Fifth Edition. Harper Collins College Publishers, New York, New York, 740 pp.

Texas Parks & Wildlife Department (TPWD). 1997. Texas Wetland Conservation Plan. Texas Parks & Wildlife Department, Austin, Texas, 64pp.

Tiner, R. 1984. Wetlands of the United States: Current status and recent trends. United States Fish and Wildlife Service, Habitat Resources, Newton Comer, Massachusetts, 57 pp.

Tiner, R. 1999. Wetland indicators: A guide to wetland identification, delineation, classification, and mapping. Lewis Publishers, New York, New York, 392 pp.

United States Army Corps of Engineers (USACOE). 1987. Corps of Engineers Wetlands Delineation Manual. U.S. Army Corps of Engineers Waterways Experiment Station, Vicksburg, Mississippi, 92 pp.

United States Fish & Wildlife Service. 1997. National list of vascular plant species that occur in wetlands: 1996 National Summary. United States Department of the Interior, Washington, D.C., 209 pp.

van der Valk, A. G. 1981. Succession in wetlands: A Gleasonian approach. Ecology, 62(3):688-696.

van der Valk 2006. The biology of freshwater wetlands. Oxford University Press, New York, New York, 173 pp.

Williams L. L. & P. F. Hudak. 2005. Hydrology and plant survival in excavated depressions near an earthen dam in north-central Texas. Ətraf. Geol., 48(6):795804.

Wisheu, I. C. & P. A. Keddy. 1992. Competition and centrifugal organization of plant communities: theory and tests. J. Veg. Sci., 3(2): 147-156. ADN at: [email protected]

Jeffrey S. Brister (1) and Allan D. Nelson (2)

(1) Natural Resource Conservation Service, United States Department of Agriculture Service Center, 5040 Loop 340, Waco, Texas 76706

(2) Department of Biological Sciences, Box T-0I00, Tarleton State University, Stephenville, Texas 76402


2 MATERİALLAR VƏ METODLAR

2.1 Aquatic plants

We selected E. densa (Hydrocharitaceae) as invader. It is a popular aquarium plant in Europe and world-wide the aquarium trade is considered its main introduction pathway (Yarrow et al., 2009 ). Egeria densa disperses mainly vegetatively for which fragments with only two nodes are enough to establish and develop new stands (Yarrow et al., 2009 ). The root system and shoots can break easily allowing plant fragments to be carried through the water to colonize new areas. This species can grow to over 3 m long and form monospecific stands with closed canopies, that can severely alter the structure of the native communities and local environmental conditions (Yarrow et al., 2009 ). It is well adapted to cold climates and can survive freezing winters by storing starch in its leaves and stems (Thiébaut, Gillard, & Deleu, 2016 ). Egeria densa has caused many problems throughout temperate regions including the United States of America and New Zealand, and has also become a nuisance species in its native range (Bini, Thomaz, Murphy, & Camargo, 1999 ).

The three common native submerged species that we used in the experiments are widely distributed in Northwestern Europe and co-occur in temperate shallow lakes (Van De Haterd & Ter Heerdt, 2007 ). Ceratophyllum demersum (Ceratophylaceae) is a free floating submerged species and M. spicatum (Haloragaceae) and P. perfoliatus (Potamogetonaceae) are rooted species. All three species are perennial and capable of clonal growth. All the plants used in this study were acquired from a commercial plant trader (De Zuurstofplantgigant, Hapert, The Netherlands). The acquired plants were pre-cultivated in 200 L cattle tanks (diameter = 66 cm and height = 60 cm, two tanks per species) under controlled greenhouse conditions with a 16/8 hr light/dark cycle at a temperature of 21 ± 3°C during the day and 16 ± 3°C during the night (Figure S1). The tanks were filled with a 3.4 kg (

2 cm) bottom layer of artificial plant pond sediment (Plant soil Moerings—Velda, organic matter = 34.31%), 44.9 kg (

10 cm) of washed sand on top (0.8–1.0 mm grain size, organic matter content = 0.16%) and filled with water from freshwater Lake Terra Nova (52°12′55.2″N, 5°02′25.7″E). Lake Terra Nova is a shallow peat lake located in the centre of the Netherlands where all three native plant species used in the experiment co-occur (Van De Haterd & Ter Heerdt, 2007 ). The lake is characterized by high nutrient concentrations in the water (water used in the experiment: M ± SD, n = 6 water samples, 0.14 ± 0.05 mg/L P-PO4 0.55 ± 0.46 mg/L N-NO3). The plants were cultivated under the following conditions: water temperature 22.3 ± 0.8°C, dissolved oxygen 12.5 ± 1.3 mg/L, conductivity 263 ± 28 µS/cm, pH 9.8 ± 0.3 and alkalinity 2.37 ± 0.52 mEq/L. Plants were pre-cultivated for at least 20 days before the start of the experiment.

2.2 Generalist herbivore

Lymnaea stagnalis (Gastropoda, Pulmonata, Basommatophora), the great pond snail, is a common and widely distributed generalist herbivore native to the Holarctic region. Most freshwater gastropod species consume mainly algae, bacteria and detritus but large species such as L. stagnalis can consume considerable amounts of aquatic plants having a large impact on aquatic plant abundance (Brönmark, 1989 , 1990 Wood et al., 2017 ). Densities of 10–40 L. stagnalis individuals/m 2 are commonly found under natural conditions (Elger et al., 2007 ), where it occurs in slow flowing and stagnant freshwater systems. This species has also been previous commonly used as model species in aquatic settings (Bakker et al., 2013 Elger & Barrat-Segretain, 2002 , 2004 Grutters et al., 2017 Zhang, Liu, Luo, Dong, & Yu, 2018 ).

Adult snails were collected from a pond located at the Netherlands Institute of Ecology (NIOO-KNAW, 51°59′16.8″N, 5°40′24.7″E, Wageningen, The Netherlands). They were acclimated to laboratory conditions for at least 2 weeks in 15 L buckets filled with groundwater at 20°C and constant aeration and exposed to a 16:8 hr day:night cycle, before being experimentally used. The snails were fed butterhead lettuce (Lactuca sativa L.) 6 days a week. Once a week fish food pellets (Velda, Gold Sticks Basic Food) and chalk were provided to ensure enough nutrients and calcium for shell development (following Grutters et al., 2017 ).

2.3 Experimental design and set-up

A greenhouse experiment was established at the Netherlands Institute of Ecology (NIOO-KNAW 51°59′15.3″N and 5°40′14.8″E) during the summer of 2018 (July–October). The experiment was set up as a full factorial randomized block design, with 3 × 3 × 2 treatment combinations of monocultures of three native submerged plant species (C. demersum, M. spicatumP. perfoliatus), three levels of competition (no native plants, low density and high density) and absence (no snails) or presence of herbivory (with snails). The 18 treatments were replicated six times using a block design, yielding a total of 108 mesocosms (Figure S1). The greenhouse controlled conditions consisted of a 16/8 hr light/dark cycle at a mean temperature of 21 ± 3°C during the day and 16 ± 3°C during the night.

The mesocosms consisted of 13 L glass cylinder aquaria (18.5 cm diameter and 48 cm height) filled with a bottom layer of artificial plant pond sediment (150 g resulting in a layer of

1 cm depth) with a top layer of washed sand (2 kg resulting in a layer of

5 cm). Each aquarium was filled with 8 L lake water (resulting in 27 cm depth), leaving the upper 15 cm free to prevent snails from escaping. The water level was maintained constant during the whole experiment by refilling once a week with lake water to compensate for evapotranspiration. Abiotic parameters were monitored throughout the experiment and the growing conditions were found to be suitable for the plants (M ± SD, n = 1,166, water temperature 23.3 ± 1.0°C, dissolved oxygen 12.9 ± 1.9 mg/L, conductivity 283 ± 30 µS/cm, pH 9.7 ± 0.7 and alkalinity 2.12 ± 0.47 mEq/L).

To establish native plant communities for the competition treatment, we cut 99 non-rooted apical shoots without lateral shoots from the cultivation tanks from each of the native species C. demersum, M. spicatumP. perfoliatus. We cut 15 cm long apical shoots and washed them in running tap water to remove any material attached. We randomly selected 15 of the 99 shoots of each species, dried these individually to a constant mass at 60°C for at least 48 hr, and weighed them for initial biomass measurements (dry weight, DW). We established the competition levels by pairing the invader E. densa with a single native plant species at different native shoot planting densities. The planting densities of each native plant species versus E. densa were manipulated to be 0:2 shoots (no competition, invader growing alone), 1:2 (low competition) and 6:2 (high competition), corresponding to

37 plants/m 2 (low competition) and

222 plants/m 2 (high competition) respectively before the invader introduction. These shoot densities are within the range observed in natural conditions (Li et al., 2015 ). The plant shoots of the rooted species were planted 5 cm deep in the sediment while the shoots of the non-rooted submerged species C. demersum were dropped in the water.

The native plants were left to establish for 2 weeks (24 July to 6 August) to allow the growth of at least one new shoot. Then, we introduced the invader by planting two E. densa non-rooted apical shoots per aquarium (7 August), which is considered to represent medium propagule pressure (Li et al., 2015 ). We chose shoots with an apical tip because these have a higher ability to regenerate, colonize and grow than shoots without apical tips (Riis, Madsen, & Sennels, 2009 ). To determine the introduced biomass in DW, we randomly selected 15 E. densa shoots, dried these to a constant mass at 60°C for at least 48 hr, and weighed them individually. Egeria densa was allowed to root for 2 days before we added the herbivore treatment, to simulate an early stage of establishment of E. densa in the new temperate native aquatic community.

In the herbivory treatment, we added two L. stagnalis snails per aquarium to half of our experimental units (10 August), representing intermediate snail densities observed in the field (Elger et al., 2007 ). We selected snails of the same size (shell length 30 ± 1 mm, wet weight 2.19 ± 0.27 g, M ± SD, n = 108) and starved the snails for 48 hr before adding them to standardize their appetite as is common practice in feeding trials (following Grutters et al., 2017 ).

2.4 Harvest and data collection

At the end of the experiment (after 8 weeks, on 8 October), we removed the herbivores, harvested the alien and native plants and, as we observed the growth of filamentous green algae Spirogyra sp. in our mesocosms, we harvested its biomass present on the plants and in the water column (Figure S2). We washed all the plants from each aquarium in an individual container to ensure that all the filamentous algae were kept. Then, this remaining water together with the water left in the aquarium after plant removal was filtered over a sieve of 0.106 mm mesh size. The filamentous algae biomass on the sieve was washed and dried to a constant mass at 60° for at least 48 hr, and weighed to determine DW. We measured invader E. densa performance in terms of the following growth parameters: total root and shoot DW, summing values from both introduced propagules and total biomass summing total root and shoot DW. We also determined native plant biomasses. All plants were dried to a constant mass at 60° for at least 48 hr, and weighed to determine DW.

2.5 Feeding trials

Herbivory consumption rates and preferences depend on plant palatability (Grutters et al., 2017 ). To determine plant palatability for the snails, we performed 24 hr no-choice feeding trials following established protocols (Elger & Barrat-Segretain, 2002 , 2004 Grutters et al., 2017 ). Plant material for the trials was collected from the same cultivation tanks that provided plants for the greenhouse experiment, and washed to remove any attached material. Snails of similar size (shell length 28.9 ± 1.8 mm, M ± SD, n = 48) were selected for the feeding trials.

Ninety-six plastic cups (volume of 500 ml) were filled with 375 ml groundwater (20°C, pH 8, conductivity 212 µS/cm). Twenty-four cups were used per plant species, of which each received approximately 0.2 g (wet weight) of non-apical shoots of either C. demersum, E. densa, M. spicatum or newly grown leaves of P. perfoliatus (one species per cup). Half of the cups received one individual of L. stagnalis whereas the other half was kept snail free, to be used as control to correct for autonomous changes in plant biomass due to growth. Snails were starved for 48 hr prior to the trial to standardize their appetite. All cups were covered with a mesh of size 1 mm to prevent snails from escaping. All cups were randomly placed on a rack in laboratory conditions at 20°C and exposed to a 16:8 hr day:night cycle (Figure S3). All snails were removed from their respective cup after 24 hr and euthanized by freezing at −20°C. Their soft body tissue was separated from their shells and dried in the oven at 60°C for at least 48 hr. The dry weights of plant fragments remaining in each cup were determined as described previously (see Section 2.4).

2.6 Data analyses

To disentangle the direct and indirect effects of native plants and herbivores on biotic resistance, we used piecewise Structural Equation Modeling (piecewiseSEM, Lefcheck, 2016 ). SEM has been shown to be an important tool to describe complex natural systems (Grace, Michael Anderson, Han, & Scheiner, 2010 ). For each of the three native plant species (C. demersum, M. spicatumP. perfoliatus), we fitted models to investigate whether the native plants, herbivores, filamentous algae and their possible second-order interactions affected the invader E. densa performance (measured as total biomass at the end of the experiment). We fitted GLMM with block (the six replicates) as a random factor in all models (Pinheiro, Bates, DebRoy, Sarkar, & Team, 2018 ). We included these models in the SEM and performed model selection based on AICc criteria starting with the full model that included all second-order interactions among herbivory, filamentous algae biomass and native biomass. The best fitting models (lowest AICc) included only all main effects. Normality of model residuals, homoscedasticity and the influence of possible outliers were checked by visually inspecting plots of residual versus fitted values and quantile-quantile plots of model residuals. Native plant competition was evaluated using native plant species biomass as a continuous independent variable. PiecewiseSEM was performed in the software r (R Core Team, 2017 ) using the packages nlme and piecewiseSEM (Lefcheck, 2016 ).


Science and Products

Western Waters Invasive Species and Disease Research Program

Researchers at the Northern Rocky Mountain Science Center's Western Waters Invasive Species and Disease Research Program work extensively with federal, state, tribal, regional, and local partners to deliver science to improve early detection and prevention of invasive species and disease understand complex interactions that promote invasive species and disease, and their impacts (and.


The reproductive biology of male cottonmouths (Agkistrodon piscivorus): Do plasma steroid hormones predict the mating season?

To better understand the proximate causation of the two major types of mating seasons described for North American pitvipers, we conducted a field study of the cottonmouth (Agkistrodon piscivorus) in Georgia from September 2003 to May 2005 that included an extensive observational regime and collection of tissues for behavioral, anatomical, histological, and hormone analysis. Enzyme immunoassays (EIA) of plasma samples and standard histological procedures were conducted on reproductive tissues. Evidence from the annual testosterone (T) and sexual segment of the kidney (SSK) cycle and their relationship to the spermatogenic cycle provide correlative evidence of a unimodal mating pattern in this species of pitviper, as these variables consistently predict the mating season in all snake species previously examined under natural conditions. In most reptiles studied to date, high plasma levels of T and corticosterone (CORT) coincide during the mating period, making the cottonmouth an exception to this trend we suggest two possible explanations for increased CORT during spring (regulation of a spring basking period), and decreased CORT during summer (avoiding reproductive behavioral inhibition), in this species.


Organic Carbon Stocks in all Pools Following Land Cover Change in the Rainforest of Madagascar

Mieja Razafindrakoto , . Herintsitohaina Razakamanarivo , in Soil Management and Climate Change , 2018

Mücərrəd

Land use change , along with the release of carbon (C) as carbon dioxide, constitutes a major source of emissions that contribute to climate change. Consequently, accurate carbon stock estimation is required to both inform and mitigate climate change. This study determined the importance of five C pools, including above-ground biomass (AGB), below-ground biomass (BGB), soil organic C (SOC), deadwood (DW), and litter, as well as the effect of land use change on these five pools for a region in eastern Madagascar. We assessed the importance of each pool, as well as the effect of land use change, on a closed-canopy forest (CC), tree fallow (TF), shrub fallow (SF), and degraded land (DL). Our results show that more C was stored in below-ground pools than in above-ground pools, and that SOC represented the largest (76.49%) contributor to the total C stock (186.64 Mg C ha − 1 ), followed by AGB (13.54%) and BGB (6.64%). DW represented an important pool in CC, representing 6.64% of the total C stock in this land use type. Conversely, the litter pool represented the lowest contribution to total C stock. Among the five pools, only the SOC showed little variation following land use change, while AGB, DW, and BGB were the most affected after deforestation and subsequent land degradation, most notably from CC to TF. The litter showed significant decreases of C stock from CC to TF and SF. These results highlighted the importance of considering all five pools in an accurate estimate of C stock for a better implementation of initiatives, such as “Reducing C Emissions from Deforestation and forest Degradation” (REDD +).


(21) The 4G Ranch Wetlands: Operating for Our Future

Presenter: Allison Lewis, Jacobs, [email protected]

Co-Authors: Rafael Vazquez-Burney, Jacobs Engineering, [email protected]

Abstract: In 2017, the largest groundwater recharge wetland in the world, known as the 4G Ranch Wetlands, was constructed in Pasco County. Groundwater recharge wetlands are constructed wetlands that do not have a surface water outflow and water is applied at the rate of infiltration to the underlying aquifer. The 4G Ranch Wetlands serve as a wet-weather management option for Pasco County’s reuse system and recharge 5 mgd on annual average to the surficial and Upper Floridan Aquifer. Located in an area suffering prolonged drawdown by regional wellfields , the 4G Ranch Wetlands also restore nearby hydrologically-altered lakes and wetlands.

Through a public-private partnership, the 3,000-acre 4G Ranch was identified as a suitable site for the infiltration wetland system. In 2015, the 176-acre groundwater recharge wetland was designed, and construction followed in 2016 and 2017. The 4G Ranch Wetlands are comprised of 15 individual cells that are each operated via water level measurements and flow control valves. Driven by the 4G Ranch’s desire to use the system for recreation, the wetland system includes several ecological design features and a mosaic of wetland habitats with transitional, shallow, and deep-water areas.

The wetlands have been in operation since 2017 and water levels of each wetland cell are adjusted seasonally to achieve healthy wetland hydroperiods and encourage the growth of desirable wetland species. Since operation, the 4G Ranch wetlands have been monitored for the success of the planted wetland vegetation establishment, the rate of infiltration, nitrate reduction, and presence and diversity of wildlife.

This presentation will describe the project, construction methods and lessons learned, and an update on the success of the overall wetland system following approximately two years of operation.

Biography: Allison joined CH2M now Jacobs as a water engineer after receiving her Masters in Environmental Engineering from the University of Florida in 2014. Her studies there focused on ecological engineering and wetlands. While attending UF, she had the opportunity to work with Dr. Bob Knight at Wetland Solutions where she gained experience in the ecological assessment of springs and the permitting and design of treatment wetlands in North Florida. Since joining Jacobs, Allison has supported various natural treatment systems projects including treatment wetland designs and ecological assessments, groundwater recharge wetland model updates, and biochemical reactor pilot studies and designs.


Spatial distribution of road-kills and factors influencing road mortality for mammals in Northern New York State

One of the most obvious impacts of roads on wildlife is vehicle-induced mortality. The aims of this study were to examine the spatial pattern of mammal–vehicle collisions (MVCs), identify and examine factors that contribute to MVCs, and determine whether the factors that increase the odds of MVCs are similar between species. On 103 road surveys that covered 7,094 total km I recorded the location of each MVC along the survey route. I measured landscape and roadway features associated with each MVC and used kernel density and network analysis tools to identify road mortality hotspots and measure spatial clustering of MVCs. I used logistic regression to model the likelihood of MVCs for all mammal data and separately for Porcupine (Eretizon dorsatum), Raccoon (Procyon lotor), Skunk (Mephitis mephitis), Muskrat (Ondatra zibethicus) and Cottontail (Sylvilagus floridanus) data sets. I identified 51 MVC hotspots and found spatial clustering of MVCs for Porcupines, Raccoons and Skunks. Two landscape variables, distance to cover and the presence of an ecotone, as well as one road variable, road width, appeared as broadly important predictors of mammalian road mortality, though there was also species-specific variation in factors that increased the risk of MVCs. Field-measured variables were more important than remotely-measured variables in predicting the odds of MVCs. Conservation implications are that mitigation of landscape features associated with higher risk of vehicle-collisions may reduce the number of MVCs in general, but species-specific research is required to more carefully tailor mitigation efforts for particular species.

Bu, abunə məzmununun, qurumunuz vasitəsilə girişin önizləməsidir.


3 RESULTS

3.1 Compositional differences between wetlands

Estimated sample coverage was generally high (mean = 94%) indicating effective sampling of each taxonomic group per wetland type (Table 1). Within each site, a sufficient number of samples were taken to capture the majority of plant species, and however, sampling more beetles would have resulted in a greater number of species being found (Appendix S2). Half the total species pool of plants (156 species) and 45% of the species pool for beetles (66 species) was shared by both wetland types. For both taxonomic groups, a higher proportion of the total species pool was found only within BP (31% and 30% for plants and beetles respectively), compared to OW (19% and 20% respectively). These general differences can be visualized in the unconstrained ordination (Figure 1a,c). Despite the large overlaps in the hulls for each taxon group between wetland types, the mean species composition (as represented by the centre of each ordispider) differed significantly between wetlands for both plants (səh < .001) and beetles (səh = .034). Total beta diversity was strongly dependent on turnover for both plants and beetles (96% and 94% respectively), rather than nestedness (4% and 6%).

Group Wetland type (no. of plots surveyed) Total species observed Unique to wetland (% of overall total) Estimated sample coverage (%) No of significant indicators Rarity score
Aquatic plants BP (n = 250) 126 48 (30.8%) 98 27 1.46 ± 0.03 (1.00–4.16)
OW (n = 250) 108 30 (19.2%) 99 10 1.40 ± 0.03 (1.00–3.85)
Beetles BP (n = 50) 54 18 (30.0%) 88 2 1.91 ± 0.07 (1.00–3.50)
OW (n = 50) 47 12 (20.0%) 89 0 1.89 ± 0.09 (1.00–3.00)

A total of 37 plant species were significant indicators (səh < .05) of a wetland type (Figure 1b), the majority being associated with BP. Only two beetle species were significantly associated with BP (Ilybius aterHaliplus heydeni), and no indicator beetles were found for OW (Figure 1d).

Rarity scores of plants and beetles did not differ significantly between wetland types (plants: səh = .496 beetles: səh = .625), and none of the species found were listed as endangered or threatened on the Swedish red list (The Red List, 2015 ). Two non-native plant species were found in OW (Mimulus guttatusAcorus calamus) and none in BP. However, both species were uncommon where present and occurred in <1% of plots sampled. No non-native beetle species were found.

3.2 Environmental basis for differences between wetlands

When both species assemblages were constrained by local environmental variables (see Appendix S1), the separation of the two wetland types was more distinct (Figure 2). In both cases, the overall constrained models were significant (səh < .001 (plants) səh = .018 (beetles)). For plants, plots from BP were associated with more woody debris, open and bare ground, while those in OW had greater leaf litter, plant height and plant coverage (Figure 2a). Water depth was the only significant environmental variable that explained beetle assemblages, though was driven by one outlying site (Figure 2b). When this outlier was removed, the overall model was not significant (səh = .186). Wetland type accounted for a significant proportion of the compositional differences for plants (səh < .001), over and above the effect of other variables, but not for beetles (səh = .136). However, only 11% of variance in composition was explained in either model.

3.3 Differences in growth strategies between wetlands

No significant differences were found between wetland types in the representation of the competitor growth strategy in the quadrat-level vegetation (səh = .16) (Figure 3a). However, in BP the representation of stress tolerators was significantly lower (səh = .01), while ruderals were more common (səh = .002) in comparison with OW (Figure 3b,c). Specifically among the subset of indicator species, the mean representation of growth strategies in BP indicator plant species (23.2 ± 3.7, 29.9 ± 5.3, 46.8 ± 5.4% for CSR respectively) contrasted strongly with the OW indicators (51.5 ± 11.1, 39.3 ± 10.8, 9.1 ± 3.5% for CSR respectively), highlighting a strong characterization of BP vegetation by ruderals and OW vegetation by competitors and stress tolerators.


Wetland Threats - PowerPoint PPT Presentation

PowerShow.com aparıcı təqdimat/slayd şou paylaşma saytıdır. Tətbiqinizin biznes, necə etməli, təhsil, tibb, məktəb, kilsə, satış, marketinq, onlayn təlim və ya sadəcə əyləncə üçün olmasından asılı olmayaraq, PowerShow.com əla mənbədir. Və ən yaxşısı, onun gözəl xüsusiyyətlərinin əksəriyyəti pulsuz və istifadəsi asandır.

Siz öz slaydlarınızı və təqdimatlarınızı pulsuz olaraq necə təkmilləşdirməyi öyrənə bilmək üçün təsəvvür edə bildiyiniz hər hansı bir mövzuda nümunə onlayn PowerPoint ppt təqdimatlarını tapmaq və yükləmək üçün PowerShow.com-dan istifadə edə bilərsiniz. Və ya pulsuz olaraq sizə yeni bir şey etməyi öyrədəcək təsvirli və ya animasiya slaydları ilə yüksək keyfiyyətli PowerPoint ppt təqdimatlarını tapmaq və yükləmək üçün istifadə edin. Və ya öz PowerPoint slaydlarınızı yükləmək üçün istifadə edin ki, onları müəllimləriniz, sinifiniz, tələbələriniz, müdirləriniz, işçiləriniz, müştəriləriniz, potensial investorlarınız və ya dünya ilə paylaşasınız. Və ya ondan Facebook dostlarınız və ya Google+ dairələri ilə paylaşa biləcəyiniz 2D və 3D keçidlər, animasiya və seçdiyiniz musiqi ilə həqiqətən gözəl foto slayd şouları yaratmaq üçün istifadə edin. Bu da pulsuzdur!

Kiçik bir ödəniş müqabilində sənayenin ən yaxşı onlayn məxfiliyini əldə edə və ya təqdimatlarınızı və slayd şoularınızı yüksək reytinqlərlə açıq şəkildə təbliğ edə bilərsiniz. Ancaq bundan başqa pulsuzdur. Biz hətta təqdimatlarınızı və slayd şoularınızı bütün orijinal multimedia şöhrəti ilə, o cümlədən animasiya, 2D və 3D keçid effektləri, quraşdırılmış musiqi və ya digər audio və ya hətta slaydlara daxil edilmiş video ilə universal Flash formatına çevirəcəyik. Hamısı pulsuz. PowerShow.com saytındakı təqdimatların və slayd şoularının əksəriyyətinə baxmaq pulsuzdur, bir çoxunu hətta yükləmək pulsuzdur. (Siz insanlara orijinal PowerPoint təqdimatlarınızı və foto slayd şoularınızı ödənişli və ya pulsuz və ya ümumiyyətlə yükləməyə icazə verib-verməməyi seçə bilərsiniz.) Bu gün PowerShow.com-a baxın - PULSUZ. Hər kəs üçün həqiqətən bir şey var!

Təqdimatlar pulsuz. Və ya pulsuz olaraq sizə yeni bir şey etməyi öyrədəcək təsvirli və ya animasiya slaydları ilə yüksək keyfiyyətli PowerPoint ppt təqdimatlarını tapmaq və yükləmək üçün istifadə edin. Və ya öz PowerPoint slaydlarınızı yükləmək üçün istifadə edin ki, onları müəllimləriniz, sinifiniz, tələbələriniz, müdirləriniz, işçiləriniz, müştəriləriniz, potensial investorlarınız və ya dünya ilə paylaşasınız. Və ya ondan Facebook dostlarınız və ya Google+ dairələri ilə paylaşa biləcəyiniz 2D və 3D keçidlər, animasiya və seçdiyiniz musiqi ilə həqiqətən gözəl foto slayd şouları yaratmaq üçün istifadə edin. Bu da pulsuzdur!


Videoya baxın: دورة غواص المياه المفتوحة dive (Dekabr 2022).